土壤氮的矿化作用和固持作用
土壤氮的矿化作用和固持作用
S.L.JANSSON和J.PERSSON
瑞典农业科学大学
6.1 背景
N的供应是作物生产的主要决定因素之一，在许多农业系统中，通过施肥以增加N的输入乃是惯常的方法。因此，急切需要从两个方面来改善作物生产中的N因子，即一方面提高作物对N的吸收利用率，另一方面则要限制氮损失于外部环境中。
作物生产中改善N的经济利用的各种可能性乃是要全面彻底了解N的转化过程，其中最主要的是由微生物进行的过程，任何既定的N转化作用都会影响农作物的最终产量,即植物有用产品的产量。
在基础科学如生物化学、微生物学和植物生理学领域内，都对各个N的转化作用过程进行了广泛的研究。因此积累了有关N的各种各样的转化过程、N转化的环境条件、N转化的机制、中间产物和最后产物等方面的大量资料。相反，关于N转化的生态统一性，即土壤上作物生产的整个过程却了解甚少。
从生态观点来看，单一的N转化过程的研究通常所提供的信息太孤立和专一。因此，考虑到完整的生态系统由各个N的转化作用及途径、N贮库及其互相作用等因子构成，所以必须通过补充任何既定N转化过程的专门知识并进行综合研究才能完成。
6.1.1 矿化作用和固持作用的过程
在本章中，我们将要讨论土壤中两个独立的N转化过程的生态学功能，即N的矿化作用和固持作用。这两个过程实质上都属于生物化学过程，而且两者都依赖于构成异养生物体的微生物活性（Bartholomew，1965；Jansson，1971）。
N由有机态转化为无机态NH
4＋或NH
3
的过程被定义为N的矿化作用。这种过程是由利用有机物质作为能
源的异养土壤微生物进行的。
无机N化合物（NH
4＋，NH
3
，NO
3
-，NO
2
-转化为有机态N的过程被定义为N的固持作用。土壤生物能同化
无机N化合物，并将其转化为构成土壤生物的细胞和组织，即土壤生物体的有机N成分。
植物吸收和同化无机N化合物是固持作用的一种变性（variant），这正如自养和异养土壤微生物对N 的固定那样。尽管如此，植物对N的同化作用和N的固定作用通常均不列入固持作用的定义范畴。
6.1.2 与大自然N循环的关系
在土壤生态系统中，各个N转化过程的相互作用导致N在转移过程中按生物化学途径进行的一种N贮库的方式。这种功能方式通常称之为N循环（Campbell，1978；Jansson，1971）。矿化作用和固持作用两者在大自然N循环中都具有其基本的功能（Bartholomew，1965；Jagsson，1958）。
在生态系统中进行的大自然N循环，其主要特点之一是在自养生物活性和异养生物活性之间的相互作用。绿色植物通过光合作用捕获太阳能并以其组织的形态贮存起来。当其落入土壤时，这种植物材料使作为一种能源被异养微生物所利用，使有机N转化成在原先被植物吸收的简单无机化合物。因此，这种N循环是封闭式的，无机N又被新一化植物所吸收利用。
根据上述情况，通过各种生态系统的原始太阳能流就不可能再被利用。但是，与此相反，N和其它营养元素则都可被生态系统的自养相和异养相之间的继续循环而重复利用和再利用。
矿化作用在这种N的大循环中起着关键的作用，而且是造成植物残体中有机N转化为能被植物在其光合作用时吸收利用的原始的简单无机态N的基本转化过程。
固持作用是矿化作用的必不可少的过程和主要的条件。执行矿化作用的生态系统的异养相是一种有生命的生物现象。因此，这种异养相不仅能进行呼吸和矿化，而且也随着它本身的增殖、生长、变化和更新的过程而不断发展。这些过程可促使有机质、微生物细胞和组织的形成。
因此，在整个矿化作用活动过程中，还包含了固持作用、有机质的更新以及能供应有生命的和活跃的微生物区系或生物体的繁殖、生长和维持所必需的矿质营养的同化作用。新生成的有机质通常能被微生物所利用的有机质（有机C）其量有限，而大部分有机C则可矿化成简单的无机化合物。至于营养元素，其中主要是N，其情况就更为复杂。
土壤生物，主要是微生物，它们构成了执行N循环中异养生物相的有生命的作用。矿化作用则是其异
养生物相的基本活动过程之一。另外，矿化作用对N的循环边程的作用以及其矿物质的终端产物（NH
4＋-NH
3
）
对自养生物相的增殖功能都具有极为重要的意义。
就异养生物相来说，固持作用的重要性系与矿化作用同样具有举足轻重的意义。在研究矿化作用及其生物循环的自养生物相，即植物生产中的作用时，决不可忽视其固持作用。这种简洁的事实正可判明矿化作用与固持作用之间相互关系和特殊含义。
6.1.3 自然界N的大循环可分成三个亚循环（子循环）
确切地说，简洁而概略的自然界N的大循环系由具有一个或更多普通途径的三个相互依赖的局部循环组成（Campbell，1978；Jansson，1971）。这三个局部的循环，即三个亚循环分别称元素循环（E）、自养生物循环（A）和异养生物循环（H）。它们可用图6-1概略地说明。
元素亚循环（E）包含能支自己和维持大气中N贮库有关的生命活动。它的专性N途径就是生物固N
2
作用和在某些环境（限制O
2
的供应）条件下的反硝化作用。自养生物亚循环（A）包含绿色植物的活动及其光合作用吸收的太阳能和构成的主要有机N物质。
异养生物的亚循环（H）则受到异养微生物活性的制约。该循环的特殊的生态特性就是矿化作用和有机
质中能量消耗，同时，含N有机物质可转变为NH
3或NH
4
＋。所有这三种亚循环的功能都依赖于矿化的N。但
部分矿物N可以不变，它可在异养生物的亚循环中被固持，而部分矿化N则可被自养生物亚循环中的植物所吸收，还有一部分将在元素亚循环中产生硝化和反硝化。
因此，矿化作用与固持作用是与异养生物的亚循环紧密结合在一起的。它们是异养生物体中的基本功
能。但两个过程的功效，其方向恰好相反，前者和后者分别代表了有机质的破坏和形成。这两个过程之间的差值就将是一种净效应，即或是净矿化作用或是净固持作用。由于异养生物的基本活性是消耗有机结合能，所以净矿化作用将是一种正常的和占支配地位的反应。同时，有机质（有机C化合物）的净矿化作用总是小于全部的矿化作用。
二个相反的过程（适当地以净矿化作用或净固持作用表示）所产生的效应将对其它两个亚循环的N供应以及在不施肥条件下的非豆科作物生产的N供应起到了决定性的作用。
(图：图6-1 自然界N的大循环可分成三个亚循环：元素循环(E)、自养循环(A)和异养循环(H))
在三个亚循不中，生物体有机N系由元素循环中的N
2和其它两个循环中的NH
4
＋-N或NO
3
--N所构成。这
些生物体中的一部分有机N能不断地转化成无生命的有机贮库，并将有机N继续矿化为NH
4＋-N或NO
3
?-N。
6.1.4 N亚循环中的竞争作用
随着矿化作用的开始进行，三种亚循环也开始了一个新的N循环。因此，就建立起一种竞争状态。哪种循环占优势?异养生物的固持作用，植物的吸收或N的硝化作用，哪种过程占优势?
通过N硝化作用形成的N0
3
-贮库，它在三种N亚循环（固持作用、植物的吸收和硝化量作用）之间又建立了第二个竞争点。
6.1.5 矿化作用-固持作用的相互转化（MIT）
本节的目的是在现有试验证据的基础上，继续阐明和讨论有关异养生物N亚循环的功能，矿化作用-
固持作用之间的转化（MIT），以及与其它二种亚循环的相互作用。其主要目的是为了更好地理解并改善土壤、作物和肥料管理的基本原理，以达到N肥利用的量最佳经济效益。因此，防止N向人们关注的外界生态环境流失乃是上述目的的重要方面。
必须着重指出，异养生物体是以一种动态的、不断再生的状态存在的。矿化N继续转变为有机合成产物，和固持N转化成无机分解产物的转移过程-异养生物体的构成和生物体的分解-就可定义为MIT（矿化作用和固持作用的相互转化）（Campbell，1978；Jansson，1958；Knowles和Chu，1969；Ladd和Paul，1973；Shields等，1973；Wallace和Smith，1954，Westerman和Tucker，1974）。
6.2 MIT的特性与功能
6.2.1 净效应测定的不足之处
异养生物活性净效应（净矿化作用或净固持作用）都可以进行简便而快速的测定。此外，从植物生产的观点出发，其净效应也具有直接的和实际的重要意义。但是，根据土壤生物学、生物化学和生态学观点来考虑，其价值并不太大。特别是它们不能反映出土壤中实际进行的情况如何（Bartholomew和Hiltbold，1952，Hiltbold等，1951，Jaasson，1958）。生态系统中低的生物活性只产生了微小的净效应，而与其方向相反，并能进行上述两个过程的高度生物活性也只产生了微小的效应。这两个过程之间的区分，其中包括相反过程真正范围的估计都不能根据净效应的测定来进行判别。但是，基本过程真实情况的一些设想
则可通过测定系统中能量的消失而获得。例如，可以CO
2的产生，O
2
的消耗或酶的活性来表达。不管无机N
量净变化怎样，只要消耗大量的能量就表明具有旺盛的生物活性，其中包括MIT在内。
6.2.2 测定总效应的可能性：示踪技术的使用
通过无机N的分析以决定两个相反方向的总过程进行的程度并不能用常用的、简捷的方法来加以测定。因此，只能采用标记N（15N）示踪技术才是可行的方法。例如，如果对生态系统的无机N贮库进行标记，不管净矿化作用和净固持作用如何发生，只要有标记的有机N贮库出现，那么就可证明并测出N的固持作用。另一方面，矿化作用也可用源于有机N贮库的非标记N来稀释标记的无机N贮库的方法进行测定。假如，两个交叉在一起的过程都予以标记，但都作为完全一致的分解系统来处理，那么，其N的总转化作用就遵循一定的方向进行，并可用改进的精确方法予以测定。
最后，构成MIT的两个连续进行的方向相反的过程能导致无机N和有机N贮库中标记与非标记N之间的平衡。在早期的示踪研究工作中，有关在无土壤条件下秸秆能进行的一个简化系统证明了该类型几乎能完全达到平衡（Jansson，1958；Jansson等，1955）。
在更为错综复杂的生态系统中，其平衡通常是不易达到的，因为在构成各种N贮库或不均一相的系统
中，所有过程都同时存在而又相互干扰。在无机N相中，硝化作用是引起不均一性（NH
4＋-N，N0
3
--N二者都
存在）的一个复杂因子，而在有机N相中，腐殖质的形成（也就是植物残体积累和老化现象）则能造成一个阻碍平衡式延续平衡的不均一性。硝化作用和腐殖质的形成对MIT的主要作用都将在6.2.7、6.2.13、6.2.14和6.2.15节中分别加以讨论。
从理论上说，用标记的分解系统，特别是用具有标记无机相和有机相交叉在一起的系统所进行的试验，都可用于矿化作用和固持作用两个方向相反的总过程的定量。因此根据这一原理，计算这两个总过程在不同条件下的大小范围的设想是可以实现的（Hiltbo1d等，1951；Jagsson，1958；Kirkham，1957；Kirkham
和Bartholomew，1954，1955）。但是结果并不令人满意，无容置疑，这是由于上面指出的复杂性所引起的。然而，测定不同环境条件下总过程的大小范围所遇的这些困难，可以用示踪技术加以克服。这一工作需要深厚的基本知识与精确的研究方法，特别需要示踪技术（Hauck，1973；Hauck和Bremner，1976；Hauck 和Bystrom，1970；Jansson，1966；Paul和van Veen，1979；Shields等，1973）。
6.2.3 MIT引起的混淆
土壤中和其它分解介质中的两种方向相反的过程，其作用是使无机N继续不断地转化成有机N，以及有机N继续不断转化成无机N。例如，如果以标记的无机相（特别是NH
4
＋贮库）开始进行试验，那么，生物的活动将会导致标记的N对无机N贮库中的非标记N进行交换，同时也会引起非标记N对有机N贮库中标记N的相应的交换。
由于在示踪试验中，没有充分理解MIT的存在及其作用，因此造成了示踪数据对肥料N和土壤N转化作用进行解释的相当混乱的情况，在作物吸收肥料N的研究方面，测定作物吸收施肥处理中的N和未施肥的对照中的N之间简易的间接方法以及测定作物吸收标记的肥料N数量的直接方法都很难得到完全一致的结果。用间接法测得的作物对N肥的回收率，一般高于直接示踪法测定的结果（Bartholomew和Hiltbold，1952；Bartholonew等，1950；Dowdell和Webster，1980，Harmsen和Koleabrander，1965；Jansson，1958，1971；Kaindl和Haunold，1965；Terman和Brown，1968a；Tyler和Broadbent，1958；Westerman 和Kurtz，1974）。这两种测定方法的差别使科学工作者发生了兴趣，并提出了几种解释，其中有两种解释是主要的。
一种直接了当的解释是肥料N能提高土壤N的净矿化作用，随后作物便吸收消耗了这些矿化的N （Andreeva和Scheglova，1968；Chichester和Smith，1978；Filimonov和Rudeiev，1977；Harmsen和Koleabrander，1965；Hauck和Bremner，1976；Kissel和Smith，1978；Sspozhnikov等，1968；Stojanovic 和Broadbent，1956；Tyler和Broadbent，1958；Turtschin等，1960；Westerman和Kurtz，1974；Zamyatina 等，1968）。
另一种解释是N肥对土壤产生副效应，引起了净矿化作用。例如，许多种类的N肥能改变土壤pH。这种变化能影响到微生物区系的组成和微生物的活动，其中包括净矿化作用（Jansson，1971）。
其它主要的解释是上述现象为MIT的一种反映（Bartholomew和Hiltbold，1952；Hauck和Bremner，1976；Jansson，1958，1971；Nommik，1968；Stewart等，1963a；Walker等，1956）。标记的肥料N将在非标记的土壤N进行矿化的同时被吸收而固持。这两个过程都因作物吸收了无机N贮库中的N而改变了N贮库中的同位素组成，但可能改变或不会改变其大小。由于不断吸收同位素稀释的贮库中的N，所以作物将含有比上述差值法指出的更少的标记N和更多的非标记N。两种评价肥料N方法之间的差异在实验室的
培养试验中也得到了证实。在实验过程中，无机N贮库的大小和组成是用化学分析NH
4＋和NO
3
-来完成。对
这方面的研究结果，可应用二种不同的解释。
6.2.4 激发效应及其有关现象
50多年以前，Lohnis（1926）根据其绿肥的试验而得出结论：加新鲜的，含有效能的植物体能剌激土壤固有的有机N（和C）的矿化作用。直到约20年后，在引用示踪技术对MIT进行研究以前，该观察结果仍然很少引人注意。但在1950年左右，用C和N的同位素示踪研究（Broadbent，1948；Broadbent和Norman，1974）才确证了Lohnis的结果，而且这一新的发现引起了科学家们的颇大兴趣。加入的能量物质对土壤有
机质转化作用的刺激效应就称之为“激发作用”或“激发效应”（Bingemarn等，1953；Hallam，1953；Jenkinson，1966a；Mortensen，1963）。
对激发效应的巨大关注使人惊讶。确实，Broadbent和Norman（1947）的最初发现令人十分惊奇，但他们对激发效应的研究结果则未能在以后的工作中得到证实。正激发效应与负激发效应两者都有过报告（Broadbent，1966；Hauck和Bremner，1976；Jansson，1971；Jenkinson，1966；01son，1980；Olson 等，1979），但有关包括MIT在内的整个生物学活性的主要变化却很少研究。
原则上，上面定义的一些小的激发效应是经常可以预期到的一种现象。事实上，土壤微生物将可与加入的能量物质起反应（Jaasson，1971）。这一剌激MIT的反应可以包括一些土壤固有的有机质，因此也就会引起一种激发效应。例如，加入的有机物质，可使组成生物体的微生物种类发生变化，从而也就导致了土壤固有有机质分解的增强或减弱。
应当注意，正常进行的MIT在某种程度上可能被误解为激发效应。无疑，在土壤中异养生物的N循环过程中，对矿化作用与固持作用相互转化的情况已产生了误解。因此，这就导致夸大了激发效应在土壤生物化学中所起重要作用，而且也促进了许多有意义的激发效应的研究。
6.2.5 肥料N和MlT
在示踪研究中，与上面定义的激发效应有密切相关的另一观察研究是不断提高标记无机N（以肥料形式）的加入数量会引起土壤中的非标记的无机N量的增加，其结果是植物也增强了对这些N的吸收（Andreeva 有Scheglova，1968；Broadbent，1965；Hills等，1978，Kissel等，1977；Stojanovic和Broadbent，1956；Turtschin等，1960；Westerman和Kurtz，1973，1974）。因此，人们通常认为，加入N肥能刺激土壤N的净矿化作用（Filimonov和Rudelev，1977；Sapozhikov等，1968；Zamyatina等，1968）。对于这一现象，物理和化学的因素也起了一定作用（Broadbent和Nakashina，1971；Heilman，1975；Laura，1974，1975a，b；Westerman和Tucker，1974）；例如盐效应还包括渗透作用、pH变化、NH
4
＋生成的质子
迁移作用和土壤有机质氮基上NH
4
＋的形成，以及因N肥产生的其它副效应。在耕作土壤中，这一现象可归因于刺激根系的发展，以及由于根际效应而增加了N的吸收（Aleksic等，1968，Fried和Broeshart，1974；Kissel和Smith，1978；Sapozhaikov等，1968）。
但是这一现象的不同解释是，MIT具有一种有规则的特点（Hauck和Bremner，1976；Jansson，1958，1971；Stewart等，1963a，Walker等，1956）。倘若土壤含有一个新建立的标记N的无机N贮库，那么，MIT的互相转化也将因固持作用而造成无机N贮库中标记N的损失，而因矿化作用则会获得非标记的土壤N。无机N贮库越大，矿化作用和固持作用之间的转化效应越有实际意义，这就意味着在施肥土壤中，大的标记N贮库中的非标记土壤N的积累将大于不施肥的对照土壤中的小贮库中的非标记土壤N的积累。因此，这并不必然意味着标记N的加入就将会造成对矿化作用的真正刺激。然而，只有矿化作用和固持作用之间的相互转化才意味着标记的N在非标记N被矿化的同时也会被固持。
但是也有不足之处，那就是假定矿化作用-固持作用的转化可以进行化学计算，那么其结果是标记N的固持量将相等于非标记N的矿化的量（Nommik，1968；Riga等，1980）。因此对矿化作用-固持作用转化的化学计算就有许多理由来加以反对。有机贮库（生物体）可以处于一种扩大阶段也可以处于一种减少阶
段，同时其微生物种类的作用方式也可以变化。而且，无机贮库可以是含有NH
4＋和N0
3
-二种化合物的不均
一系统，它可以通过硝化作用而继续发生变化，同时，它也可以像矿化作用-固持作用的转化程序那样，用非标记N予以稀释。
在许多研究中，都记录了激发效应，但忽略了标记N的固持作用。在某些，条件下，可以靠已得到的数据来加以揭示：而在另一些条件下，原来的论文把必要的数据弄错了。因此在前者，详细检查其结果常常可以揭示激发效应系与增加标记N的固持作用，MIT的一种特点有关。正如已经强调过的，随标记的无机N的加入而加进的能量物可以刺激MIT的过程。因此，这意味着这种外加物质常常可提高N肥的表观激发效应（Hauck和Bremner，1976； Jansson，1971，Taki等，1967）。
有机质和N肥由于在30多年以前就用示踪技术发现了分解的有机质和N肥对土壤N和土壤C的激发效应，因此，大量的研究都致力于这些效应，但是，对这种现象提出的各种解释还没有一种能充分解释所观察到的净效应（Hauck和Bremner，1976）。因此，就更有理由得出结论：几种机制都可归因于真正的或表观激发效应。人们必须清醒注意这一事实，即MIT是所有能发生激发效应的生态系统中的一个必不可少的特征，而且MIT的存在也常能解释这些观察结果。
以如此众多的研究工作来致力于探索和阐明一种激发反应，这实在令人费解。有关N转化作用的进一步示踪研究应集中在扩大我们对MIT的知识，它的机制，以及在不同环境条件下MIT的定量。当这些知识一旦奏效,对于表观的或真正的激发效应这一不可思议的难题就会迎刃而解。
6.2.6 N肥的评价
MIT会影响采用标记N时对肥料N的评价。在植物吸收肥料N的大多数示踪试验中，过在其试验设计时都会包括有不施肥的处理加以对照，使测定肥料N吸收的简易差减法与直接示踪法之间可进行比较。当用示踪法测定时，作物吸收的肥料N一般较用差减法测定的结果要低（Bartholomew等，1950；Jansson，1958；Terman和Brown，1968a；Tyler和Broadbent，1958；Westerman和Kurtz，1973，1974）。至于作物吸收的NH
4
＋（Broadbeant和Tyler，1962，1965；Frederick和Broadbent，1966；Jansson，1971；Jansson，
1955；Kaind1和Haunold，1965，Ketcheson和Jakovljevic，1968）则要多于N0
3
-（当这两种植物N源可分开时），此外，能刺激MIT的含能量的有机物质的存在则更加剧了这一差异（Ha1lam，1953；Jansson，1958）。
让我们回到前面讨论过的问题上来。这一差异是由真正能刺激土壤N矿化作用而引起的呢，还是由于MIT的特征引起的?为了获得这方面的资料，试验必须围绕二种评价方法来进行，而且，还应包括土壤有机相中固持的标记N的测定。
从肥料使用者（农民）的实际观点出发，他们对肥料能改善产量的简单全面效果最有兴趣，因此现在仍然应当推荐测定肥料N的简易差异法（Jansson，1966）。用简单示踪试验它忽略了MIT的存在，因而可能得出错误的结果。另一方面，当要求详细解释这些结果时，就须使用标记N肥，同时试验一定要达到上述的要求。也就是必须设计一个无肥对照区和包括对土壤N的有机相中15N的分析。
当对这些试验作必要的说明时，在一系列的盆栽试验中，就要增加Sapozhaikov等人（1968）提出的应用有趣的分根技术，以寻求在加入无机肥料N以后土壤N净矿化作用增加的原因。将供试作物的一半根系置于含有嵌入砂粒中的15N肥料的一种盆栽隔离室内生长发育，另一半根系则置于不施肥的正常土壤的盆
栽隔离室内生长发育。业已发现，加入肥料能促使作物对土壤N吸收量的增加，而且吸收NH
4
＋的量要高于
N0
3
-。这一结果似乎可以把作为现象起因的MIT除外，因此，研究者们认为这是由于肥料刺激了根系生长发
育而造成的结果。但是，这种解释不能令人信服。因此，NH
4＋处理使作物吸收的土壤N比NO
3
-处理吸收的土
壤N要多。但是，这种差异与前者处理中吸收较少的标记肥料N是相符合的。该结果表明，在基质中能发
生一种交换作用，而且是有关分根技术不希望发生的情况。因此，在进行测定基质中固持的标记N 试验时（前面已讨论过的试验），就要满足新提出的要求，这样，研究才能获得清晰而有价值的结果。
6.2.7 MlT 和硝化作用
如图6-1所示，在矿化作用过程中产生的NH 4＋-N ，或以不同方式在土壤中积累的NH 4＋贮库所产生的NH 4＋-N ，在固持作用过程中，异养微生物对其吸收优于N03--N 。当NO 3-有效，而NH 4＋量又很少时，N03-才能被利用（Jansson ，1958）。
异养微生物对NH 4＋的选择性吸收进一步把标记N 加入以后对评价MIT 的问题弄复杂了。由于NH 4＋是构
成MIT 的主要和正常的无机相成分，所以硝化作用常与净矿化作用的条件有关。而且，硝化作用能导致从MIT 中释出无机N ；虽然NO 3-能被植物吸收利用，但它（NO 3-）能延续转化途径的时间，可长达如净矿化作
用条件那样所持留的时间（Jansson ，1958；Ketcheson 和Jakovljevic ，1968）。
如果在净矿化作用条件下，新加入的标记肥料N 被硝化，或者产生NO 3-那么，这种N 就从MIT 过程中
逸出，在这种情况下，植物回收的标记N 就高，测定肥料N 回收的直接方法与间接方法之间的差异也就很小，且比非硝化作用的土壤还小。
虽然许多试验都指出了这种情况，但大多数还是被忽略或遗忘了。因此，必须着重指出，异养微生物对NH 4＋
的吸收虽不是绝对的，但其选择性吸收则是有实质性的意义（Janson ，1979）。在复杂的土壤环境
条件下来研究高度混合的微生物区系时，人们很难得到一个简单而透彻的结果。在近年来的评论和文献中，都已强调了NH 4＋的选择性吸收的生态重要性（Campbel1，1978，Paul 和Juma ，1981；Paul 和van Veen ，
1979）。
6.2.8 固N 2作用和反硝化作用对MIT 的重要影响
必须补充说明，在不同于前节那样作处理的土壤中，N 的转化作用也会影响到MIT ，它的范围、过程和结果。其中，有些过程就是固N 2作用和反硝化作用，但两者都属于元素N 的亚循环（图6-）。
固N 2作用，无论是自生的自养微生物和异养微生物，或者是与高等植物共生而完成的生物固N 2作用，
都能为N 的固持作用提供一条可变的途径，而且，可以降低生态系统对N 矿化作用的依赖程度。同时，对通常与固N 2作用有关的生物体提供大量的N 则可以增强N 的矿化作用。
能导致N03--N 气体损失的反硝化作用可能会受到固持作用的干预。但是，引起反硝化作用需要有O 2的限制，因此，这种O 2的限制也会约束微生物的活动，其中包括固持作用，在嫌气条件下，微生物活动比完
全好气的条件下要低（Campbell ，1978）。
6.2.9 MIT 与植物的相互作用
MIT 和绿色植物活动之间的相互作用已受到了重视，并进行了讨论。植物可作为异养微生物的能源，但它们又会对矿化作用释放出的N 进行竞争。
植物根系和根毛附近，即根际，能提供一种特殊的能源。根分泌物中含有易分解的有机物质，而且小部分根系可不断脱落，并受到根际异养微生物的分解。近年来，用14C 的研究表明，根际提供的能源其量很
大（Sauerbeck和Johnen，1976；Sauerbeck等，1976），同时，由于根际提供了大量能源，从而刺激了MIT的过程（Bartholomew和Clark，1950；Campbell，1978；Campbell和Paul，1978，Legg和Allison，1960；Legg和Stanford，1967）。在转化过程中，初始反应是固持作用，稍后则以矿化作用为主，增加的MIT能影响到植物对标记肥料N的回收。与未栽培植物的土壤条件相比，测定N回收的直接方法所得的测定值较低。同时，植物吸收非标记的土壤N也将会增加。
6.2.10 土攘的物理和化学因子的影响
土壤的物理性质和化学性质的变化常能影响微生物的活性，因此也就影响到MIT及其各种变化，有关的化学变化包括pH和电导度的变异、植物营养的变化以及有毒化学物质和重金属含量的变化。肥料、除莠
剂和杀虫剂的次生效应也能引起影响MIT的化学变化。无机土壤胶体对NH
4＋的化学固定，或有机物质对NH
3
的化学固定都能影响固持过程的范围和竞争条件。
物理条件，如渍水和土壤紧实度都能影响通气，因此多少造成了一定的嫌气条件，所以一般也就
会妨碍微生物的活动，从而不断刺激NH
4＋和NH
3
的形成和积累，并通过反硝化写作用使NO
3
-遭到损失，所有
这一切都对MIT有决定性的影响。
土壤化学和物理条件所发生的突然变化，例如土壤的干湿或冻融变化都可杀死土壤微生物。因此紧跟着都刺激MIT的能量就会突然或暂时激发而释放（Campbell，1977；Ladd等，1977b）。
6.2.11 能量-养分的相互关系
MIT的净效应-矿化作用和固持作用两个相反过程之间的差异-将依赖于对土壤微生物的能量供应，并且对已讨论过的植物吸收N的间接法和直接法之归间的差异系与用MIT对这种差异解释完全一致（Broadbent和Stevenson，1966；Hallam，1953；Jansson，1958；Jones和Richards，1977；Kanamori 和Yasuda，1979；McGill等，1975；Nommik，1961）。土壤供给大量的能量物质（例如加入葡萄糖和秸秆）就能因降低了植物对标记N的吸收而增加差异。这一发现表明，供给能量可以刺激MIT。
上述情况促使人们对MIT的能量与营养（N）之间相互关系的讨论，在这一过程中，提供可分解的有机质是必不可少的前提条件。就作为能源的功能而言，可分解的无N有机化合物（例如，加入土壤的作物残体中的碳水化合物和脂类），能增进微生物的生长。但是提供能源并不是唯一的必要条件。由于无N的能源物质不能为正在生长的微生物提供N，因此，微生物只能从无机N贮库中吸收N；如果一旦这种无机N贮库耗竭，微生物就会遭受缺N，从而会限制其活性。
另一方面，含氮有机质（蛋白质）当其作为能源使用时就会促进N的净矿化作用，并使其在土壤无机N贮库中积累。当处在最佳条件时，能源、物质将含有一定的E（能量）/N比率；N的矿化作用将能满足有相应能源、供应的微生物对N的需要。由于土壤微生物合适的“膳食”是可以分解的含氮物质和不含氮物质的混合物，所以不含使该系统中的无机N量发生净变化。但是，这样一个极佳平衡条件是很少出现的；不同的微生物类型具有不同的要求，因此其对E/N比率要求可随生物体（各品种的总和）的生态学的发展而变化。在酸性土壤中，以真菌占优势的生物体比以细菌占优势的生物体需要有更高的E/N比率才能满足。
6.2.12 C/N比率：C和N的相互依赖关系
在土壤生物学中，E/N比率一般不能用于鉴定土壤有机质或有机土壤改良物，然而，C/N比率则可用于
上述这一目的。土壤生物体的极佳平衡的营养条件在正常耕地中可以其C/N比率大约为25来表示。
但是，应当牢记，C/N比率是真正的重要参数的近似值--E/N率的一种近似值-这种近似值有时可能会弄错。弄错的主要原因是受到分解的有机质的一些C和N结构体并不都对微生物迅速有效。它们不易被矿化。例如许多植物的无N木质素和许多泥炭土壤的低N残留物质对大部分微生物是很差的能源物质。虽然它们具有较高的C/N比率，但这类物质却不会引起N的任何实质性的净固持作用。
尽管受上述情况的限制，C/N比率实际上可广泛地用于鉴定土壤有机质和加入土壤的有机物质的特性。同时，这也可应用于其对MIT的影响。
此外，C/N比率的使用还可暗示出在生物分解过程中C和N转化作用之间的一种密切的相互依赖关系。
6.2.13 土壤有机质相的概念
迄今，我们已讨论了MIT中直接涉及到的土壤有机质的两种组分或两种相的状况，也就是以植物、微生物和动物源的有机碎片形态存在的生物体和易释放有效能的物质。按理讲，这些碎片并不能完全被分解或者不能立即被分解。由于某些结构体成分或多或少能抗微生物的分解，因此它们就会在土壤中积累，同时还常可通过生物方法或化学方法使其变化或改变，但最后总是会完全矿化或转化成生物体。某些累积的有机残体占了土壤有机质中的相当部分，因此构成了一种相对的非活跃相（passive phase）（Allen等，1973，Broadbent和Nakashima，1965，1967；Chu和Knowles，1966；Freney和Simpson，1969；Jenkinson 和Rayner，1977；Kuo和Bartholomew，1966，Ladd和Paul，1973；Nommik，1961，1968；Pau1，1976；Stanford等，1970，Stewart等，1963b）。从生态观点来考虑，它们就是土壤的腐殖物质（Jansson，1966，1971）。
就MIT而言，这些有机残体可以排除在过程之外，与新鲜生物体碎片相反，这些有机残体只受到需要能量和养分的活微生物的缓慢而低效的分解。虽然如此，但土壤的这种有机的非活跃相仍然对土壤生物体构成了一种重要的基础能源和营养源，这是由于其在土壤中存在的数量颇大所致。
6.2.14 腐殖质的形成和腐解：一种动态现象
土壤中的腐殖质含量，即非活跃的有机相，它可通过有机残体积累和缓慢分解两者之间的平衡来测定。这一平衡将受许多因子的约束，尤其是土壤质地、土壤结构和化学成分、气候、耕作制度以及作物残体的处理等，这些因子有些受到人类（农民）活动的控制，有些则不受人为的影响。
此外，土壤有机质的非活跃相不管其来源、成分和年龄都是多相的（Chichester等，1975；Chichester 和Smith，1970；Jenkinson和Rayner，1977；Ladd等，1977a，b；Legg等,1971；Nommik，1961； Persson，1968；Smith等，1978；Stanford等，1970）。关于有机质的非活跃相的年龄跨度很大，它可用放射性碳测出的年代来表示（Campbe11，1978）。
有机质的非活跃相的化学性质的研究已发展成为土壤化学的一个专门分支，即对腐殖物质的提取、成分以及它的性质的研究。在为该领域获得有成就的进展而作的努力中，腐殖质化学家们可能已注意到这样的事实，那就是土壤有机质中发生的过程主要是生物学和生物化学的现象（Jansson，1967）。
更好地鉴别和确定土壤有机质的非活跃相中不同部分和发展阶段，以及它们与生物量和MIT的关系，
是当前迫切需要解决的问题。由此可以推论，土壤有机质中的不同部分是难以明显地分开，但是，它们都能从较为活跃的阶段不断地变化成较为不活跃的阶段。同时它们还不断地受到异养微作物区系的分解。随后，每一部分又以逐步减小的速度继续受到分解。在整个土壤有机质中，各个部分可以互相变化，并达到某种类型的动态平衡或稳定状态。这对土壤N以及土壤C而言是真实可靠的。在每一种土壤中，人们都认为有可能形成某种程度的专门的动态平衡。
6.2.15 平衡概念在相的测定过程中的应用
在示踪研究中，所推测的土壤有机质不同部分之间的相互变化和平衡，已被用来计算由生物量和植物、微生物以及动物源的新鲜碎片所组成的土壤有机质的活跃相（activephase）的大小（Jansson，1958；Nommik，1968）。
土壤有机N残留物的形成是一种稳定作用和老化作用的过程。同时，也可以看作是对MIT的一种非活跃的交替作用。研究有机N动态平衡的主要中心任务是要寻找测定微生物生物量的可靠方法。
测定生物量的传统方法需要计算和估计构成生物量的各个生物的大小或重量，尽管使用这些方法有些困难和缺点，但仍然可作为某些类型的标准方法。
在早期有关重新固持的标记N的再矿化作用的研究中，Jaasson（1958）得出结论，包括生物体在内的土壤有机N的活跃相在适于耕作的矿质土壤中，据计算，其量占总的有机N的10-15%。其余的部分则推断构成了一个能缓慢地与活跃相进行相互变化的生物的非活跃相的贮库。
为计算同位素平衡过程中所涉及到的数量的一般公式可用作估计活跃相的方法，并用示踪数据来表示：
A=B（1-y）/y
公式中y是通过试验测定的重新固持的标记N净矿化作用流出量。如果在有机状态（B）中标记N的量（重新固持的量）是已知的话，那么土壤N（A）的数量就相当于活跃相，而且可用标记的有机N来计算。
在长期的试验中，发现关于再矿化作用数据的这种计算方法能增加A值（活跃相中的土壤N量）。事实上，A值的增加是标记N稳定作用和老化作用的一种表示形式，而且它还能与增加的非活跃的土壤N量达成平衡（Janssoa，1958；Nommik，1968）。
6.2.16 “A”及其相关值
上述方程式在形式上与Fried和Dean（1952）用来计算专门A值的表达方式相一致，这一专门的A值是以加入土壤中的标准物质（肥料）来表示的土壤营养的一个指标（量度）。当然，并未考虑标准物质（肥料）在土壤中的转化作用。一些研究者根据Fried和Dean以加入土壤无机15N肥料为基础计算土壤N的方法来计算出A值（Aleksic等，1968；Broadbent，1970；Campbell和Paul，1978；Dev和Rennie，1979；van den Hende，1968；Hill等，1978；Kaind1和Haunold，1965；Legg和A11ison，1959；Legg和Stanford，1967；Pomares-Garcia和Pratt 1978；Rennie和Rennie，1973；Smith和Legg，1971；Taki和Yamashita，1967；Terman和Brown，1968b）。在这些研究中，加入的15N可通过几条途径分配在未受控制的土壤N贮库中。因此，可以预料到这些计算会得出不确切的结果，而且，甚至会在涉及到的土壤N相的转化作用研究时造成错误。与此相反，土壤中活跃的N相，其中包括生物体，则可在严格的限定条件下，一定会找到
一种标准的测定方法。标记N能被结合而进入活跃的异养生物体和来源于这些生物体的新鲜碎片之中（Jansson，1958）。
6.2.17 三维相分离的探索
测定土壤生物量的另一个新原理是土壤经过消毒（例如用氯仿熏蒸剂消毒），随后进行培养，以测定由于杀死生物体所引起的净矿化作用。根据矿化作用的数据可以计算出原始生物量的大小。这种方法所得的结果看来是有意义的，而且也有前途（Anderson和Domsch，1978a，b；Jenkinson，1966b；Jenkinson 和Powlson，1976a，b）。
另一方面，土壤有机质还包括强烈稳定的和很老的物质。因此有可能通过14C测定年代来判断这种含碳物质（Campbell，1978；Jenkinson和Rayner，1977；Paul，1970；Paul和Juma，1981）以及计算与这种老C结合在一起的氮量。
由于应用了这种方法，所以就可估计出土壤有机质在生物学上有意义的三种相，即活的生物体（用熏蒸法测定）、构成活跃相的新鲜碎片（在短期的净矿化作用试验中用同位素稀释法计算，并修正分离的生物体的测定结果），以及很老而非活跃的物质（用14C标记测定年代）。用上述三种测定方法还不能测出的土壤N就构成了第四部分。Paul和Juma，（1981）规定了这种残留部分为稳定态氮，并计算出其半衰期约为30年（图6-2）。沿着这一路线继续研究下去将会得到丰硕成果。
(图：图6-2 无生命的土壤有机N的假设性分级)
6.3 问题和展望
扼要地说，MIT构成了N和其它营养物质的异养生物的亚循环的一种重要而且有特点的组分。MIT在许多关系上可调节矿化N的净流出量，从而影响到其它两种N的循环的功能，即自养生物和元素的功能。因此，一个迫切任务是首先要了解它，然后继续去研究并澄清在不同环境条件下MIT的动态状况。
这是一个可以称为功能性微生物学的题目，其中土壤微生物区系或生物体可看作是对营养循环（N循
环）的重要过程、贮库和途径负有责任的一种工作整体。就土壤微生物的应用而言，例如，在土壤肥力和植物生产中，其功能性途径已证明是最出色的成果。
在过去10年间，对MIT的研究和科学讨论的一般印象是有关MIT的变化过程所必需的知识很不容易获得。而且，这方面的研究进展亦相当缓慢，甚至还往往会作出错误的解释。此外，新的研究技术和方法也尚未有效地利用（Hauck和Bremner，1976，Jansson，1971）。
6.3.1 研究土壤有机质的一条新途径
虽然关于MIT的一些说明早在示踪技术应用以前就已出现（Jansson，1971；Paul和Juma，1981），并对这二个相反的过程有了逐步的理解，但大量补充矿化作用和固持作用的微生物过程才是示踪研究的主要成果。示踪研究给土壤微生物学增加了一个新的研究领域，特别是研究异养生物体在土壤有机质动态过程中所起的作用。就此而言，矿化作用和固持作用整个范围之间的相互关系常常因净结果受到限制而具有特殊的意义。虽然对这两个过程已作了说明和下了定义，但仍然缺乏大量试验所获得的牢固的基础知识。
迄今已获得的试验资料表明，生物体在土壤有机质动态过程中起着主导作用，而且特别强调要用一种明确无误的方法来阐明这些动态过程是十分困难的。根据Pau1和van Veen（1979）的研究，生物体在土壤有机质中占有一个独特的位置，因为它具有两个方面的功能：一方面在土壤中起着营养物质（N）和能量的贮库功能，另一方面又起着转运站的作用。换言之，其系统是复杂的，而且也具有各种各样的转化作用的可能性。
尽管存在着许多困难和混淆不清的问题，但已提出了有关土壤有机质动态过程的新的、有了改进的理论，它与生物体的功能密切有关，而且特别强调了MIT的作用。这种理论需要有一条新的研究途径，即从生物体开始，研究其大小、能量和N的需要、功能、代谢过程以及残留物（left-overs）。传统的有机质（腐殖质）的化学研究方法，它用纯粹的化学手段研究了富啡酸和腐殖酸的提取以及纯化及其鉴定。因此，从新的理论观点出发，这几乎是不适宜的。新提出的研究途径包含的一个重要任务，即应当发展新的，寻找一种与土壤有机质密切有关的生物学分析技术。
这种新的分析技术的第一步是要找出能测定土壤生物量的一种生物化学方法。根据这种愿望，熏蒸法（Jenkinson，1966b；Jenkinson和Powlson，1976a，b）或对这种方法作一些改进似乎是有前途的（Anderson 和Domsch，1978a，b）。
在第二步，就需要鉴定和分离无生命的土壤有机质，并应适当考虑其与生物体的相互关系。无生命的土壤有机质的活跃相的鉴定要放在优先的地位。该活跃相与生物体有着必然的密切关系，而且立即能与其发生相互作用，并作为它的主要能源，该相还能接受其有机的产出物、死亡的生物以及其它残体。因此，这种活跃相必然与MIT强烈地联系在一起。测定该相的最佳方法是在短期的净矿化作用试验中应用同位素稀释法原理，其中特别是使用分段（stepwise）和交叉（crosswise）的标记或“标记单一处理的试验”（Fried 等，1975）。
由MIT造成的部分活跃相可在化学和生物变化情件下创始加进入抗性阶段（reca1cit stages）的数量。例如，该相能与土壤的矿物成分，主要是粘土矿物胶体发生反应。从生态观点出发，有机残体的积累能不断增加对微生物分解的抗性或增加了物理的保护作用而不被微生物所分解。因此，这就意味着有腐殖质的形成。如何正确地以明确无误的化学和生态名词来表明腐殖质形成的特点仍然是一个未能解决的极为重要的问题。许多有抗性的物质则具有相当的年龄，且可用放射性碳测定年代来表征。但是在一个动态模型中，
所有物质都必然会有一个转化时间（Jenkinson和Rayner，1977）。无生命的有机质有哪几部分系与MIT 有关系以及怎样对其作出鉴定和试验测定都仍然问题迭出。
6.3.2 有关无机相的问题
有关MIT的无机相也需要作进一步的研究。首先，人们记忆犹新，生物体的生长是以同化有机的腐解产物或有机同化产物，如氨基酸等而开始的。如确系如此，那么，生物体的腐解和重新循环就只能部分地构成MIT，而且也未能在MIT的试验中得到充分肯定。这些试验可能低估了生物体腐解和重新循环的真正速率。这种可能性已在早期的示踪研究中作过讨论（Jagsson，1958），但迄今为止，对这种可能性尚未作进一步的考虑。
MIT的无机相并不是均一的和简单的物质。在较为简单的、非硝化的休闲土壤中，净矿化作用流出物
和其它NH
4＋的来源都已确定，而且能维持住存在于MIT中的一个贮库。由于NH
4
＋可被固持，而且为土壤成
分以不同强度进行着吸附--从土壤溶液中的游离离子到交换性离子和被粘土矿物强烈地和永久地固定的离
子，因此，使上述情况更为错综复杂。此外，NH
3
分子还能与无生命的有机质发生化学反应而被俘获。这就
意味着固持作用并非发自同一策源地，即平衡的NH
4
＋贮库，而是更有可能发自活跃生物体附近处重新矿化
的NH
4
＋。由于这些原因，使测定结果和计算数值是一种近似值，而且不甚确切。
在发生硝化作用的场合，其情况就变得更为复杂。在异养生物体和硝化细菌之间肯定会产生对矿化作用流出物的竞争作用。Jansson（1958）曾对这种状况作过某种程度的探索，但自此以后，该问题未能得到更多的、应有的重视（可参考Jones和Richards，（1977）。
在生长作物的具有硝化能力的土壤中，其情况就更为复杂。植物参与了同微生物对无机N的竞争作用。此外，它们又因其能产生根分泌物和根系的部分脱落而增加了能量的供应，并满足了固持作用的要求，因此也就刺激了MIT的过程。
在早期的示踪研究中，虽已指出了上述问题（Jansson，1958），但关于MIT的无机相的许多复杂情况则不闻不问。因此，在将来就需要作更多的试验，才能有力地澄清这类问题。
6.3.3 模拟模型的建立
生物学和生态学研究当今非常时髦，因此，这就有可能建立起这些过程、反应链和营养物质循环的模拟模型。这些模型是以数学方程式为基础的。因此，它可以阐明反应阶段，并使用计算机技术。矿化作用-固持作用也适于建立这类模拟模型（Campbell，1978；McGili等，1973；Mehran和Tanji，1974；Paul，1976；Paul和Juma，1981）。在这类模型中，有关土面曾可论过的有机相的分级也可予以处理。同时，转化作用的各个阶段可假设服从一级反应动力学。因此，模型能输出适于试验所需要的有效数据。当要进行有力的说明和充分的讨论时，建立模拟模型是有意义的，而且会获得有用的信息。因此，模型在促进进一步的研究过程中定能取得有效的成果。
但是，由于日益重视建立模拟模型，因此，扩大试验证据仍然是土壤生物科学研究领域中最为紧迫的任务。至于对MIT的研究，一个主要的任务和根本要求就是建立起牢固的基础试验证据，其中包括与土壤、气候、能量、营养和氧的供应等有关的环境条件造成的大量变化和相互作用所提供节全部情况的试验材料。
6.3.4 示踪技术未来的作用
在关于MIT的未来研究中，示踪技术必能得到重视和强调。这些技术的最大价值在于其能对周围集中了生物体的反应的土壤提供广泛的研究。通过切切实实的示踪研究技术的应用-最后，但不是最不重要的15N 的应用-应包括交叉的标记和生物化学的分级。因此，MIT的许多非常复杂的和混淆不清的特征以及有机质的动态过程都能得到澄清。示踪技术在研究土壤N动态的各种方向相反的过程以及土壤N有机相中所发生的相互转化作用（例如腐殖质的形成和腐解）时特别有效。因此，在该范围内的许多尚未解决的土壤生物学问题都将能找到其答案。所以，由实验室和盆栽试验扩大到大田条件下进行研究乃是迫不及待的任务。
（沈育芝译闵九康校）
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土壤氮素的形态及其转化过程
土壤氮素的形态及其转化 过程 This model paper was revised by the Standardization Office on December 10, 2020
土壤氮素的形态及其转化过程 摘要：氮是植物生长发育所必需的大量元素，对植物的产量和品质影响很大。土壤中氮素的形态及其转化过程和结果则直接决定了氮对植物生长的有效性的大小，了解土壤中氮素存在的形态和其转化过程，对于科学合理经济的肥料施用具有现实的启示作用。 关键词：氮素；形态；转化过程 土壤中氮素的含量受自然因素和人为因素的双重影响，较高的氮素含量表明土壤肥力也较高。自然条件下，土壤没有受到人为因素的影响，有机质日积月累，土壤中氮的含量也较高。耕地土壤氮素含量及转化过程则更强烈的受到人为耕作、施肥、不同作物等因素的影响，因而相对表现的复杂一些。 一、土壤中氮素的形态 1.无机态氮 无机态氮包括固定态NH4+、交换性NH4+、土壤溶液中的NH4+、硝态氮（NO3-）、亚硝态氮等，这其中以NH4+离子和NO3-离子最容易被植物吸收利用，农业生产中常常用到的碱解氮，也叫水解氮或速效氮，就属于无机态氮中的一部分。无机态氮并不是全部都能被植物所直接吸收利用，它们中的大部分是被粘土矿物晶层所固定了的固定态铵，不能作为速效氮存在。固定态铵只有在土壤中经过相
应的转化，转化为铵离子或硝酸离子、硝酸盐类的含氮物，才能为作物利用。 2.有机态氮 有机态氮构成了土壤全氮的绝大部分。它们与有机质或粘土矿物相结合，或与多价阳离子形成复合体。有机态氮大都难以分解，并不能为作物所直接吸收利用。但有机态氮的含量高低依然是衡量土壤肥力高低的重要指标，有机态氮的含量高，可被转化的氮素水平也相应的高，其作为植物氮素营养‘库’的存在是有很大的作用的。 二、土壤中氮素的转化过程 1.氮素的矿化与生物固持作用 氮素的矿化作用，简单的说就是有机态的、不易分解的氮素及含氮化合物在土壤中微生物的参与下分解转化为无机态氮的过程，是一个氮的速效化的过程，也是一个可利用氮素增加的过程。氮的固持作用，就是土壤中的无机态氮在土壤微生物的作用下转化为细胞体中有机态氮的过程，其对于农业生产上的实质就是可利用的速效氮的减少过程。 2.铵离子的固定与释放 铵离子的固定，其实质就是土壤溶液中的能自由移动的、可交换的铵离子被土壤胶体所吸附，变成不可交换的铵离子的过程，固定了的铵离子不能再被交换到土壤溶液
土壤中的氮素及其转化
土壤中的氮素及其转化 1.土壤中氮素的来源和含量 1.1 来源 ①施入土壤中的化学氮肥和有机肥料；②动植物残体的归还；③生物固氮； ④雷电降雨带来的NO3—N。 1.2 含量 我国耕地土壤全氮含量为0.04%~0.35%之间，与土壤有机质含量呈正相关。 2. 土壤中氮素的形态 3. 土壤中氮素的转化 3.1 有机氮的矿化作用 定义：在微生物作用下，土壤中的含氮有机质分解形成氨的过程。 过程：有机氮氨基酸NH4＋-N＋有机酸 结果：生成NH4＋-N（使土壤中有机态的氮有效化）
3.2 土壤粘土矿物对NH4＋的固定 定义：①吸附固定（土壤胶体吸附）：由于土壤粘土矿物表面所带负电荷而引起的对NH4＋的吸附作用 ②晶格固定（粘土矿物固定）：NH4＋进入2:1型膨胀性粘土矿物的晶层间而被固定的作用 过程： 结果：减缓NH4＋的供应程度（优点？缺点？） 3.3氨的挥发 定义：在中性或碱性条件下，土壤中的NH4＋转化为NH3而挥发的过程 过程： 结果：造成氮素损失 3.4硝化作用 定义：通气良好条件下，土壤中的NH4＋在微生物的作用下氧化成硝酸盐的现象 过程： 结果：形成NO3--N 利：为喜硝植物提供氮素 弊：易随水流失和发生反硝化作用 3.5无机氮的生物固定 定义：土壤中的铵态氮和硝态氮被植物体或者微生物同化为其躯体的组成成分而被暂时固定的现象。 过程： 结果：减缓氮的供应，可减少氮素的损失 3.6反硝化作用
定义：嫌气条件下，土壤中的硝态氮在反硝化细菌作用下还原为气态氮从土壤中逸失的现象 过程： 结果：造成氮素的气态挥发损失，并污染大气 3.7硝酸盐的淋洗损失 NO3-不能被土壤胶体吸附，过多的硝态氮容易随降水或灌溉水流失。 结果：氮素损失，并污染水体 4. 小结：土壤有效氮增加和减少的途径 增加途径：①施肥(有机肥、化肥)；②氨化作用；③硝化作用(喜硝作物)；④生物固氮；⑤雷电降雨 降低途径：①植物吸收带走；②氨的挥发损失；③硝化作用(喜铵作物)；④反硝化作用；⑤硝酸盐淋失；⑥生物和吸附固定(暂时) 氮肥的种类、性质和施用 氮肥的种类很多，根据氮肥中氮素的形态，常用的氮肥一般可分为三大类。 ①铵态氮肥，如氨水、硫酸铵、碳酸氢铵、氯化铵等；②硝态氮肥，如硝酸钠、硝酸钙、硝酸钾等；③酰胺态氮肥，如尿素。另外还有一类不同于以上的是长效氮肥（缓释/控释氮肥），如合成有机肥料（脲甲醛，脲乙醛等）和包膜肥料等。 1.铵态氮肥 共同性质：①易溶于水，易被作物吸收；②易被土壤胶体吸附和固定；③可发生硝化作用；④碱性环境中氨易挥发。
土壤有机质的作用及调节
土壤有机质的作用及调节 一、土壤有机质的作用 土壤有机质在土壤肥力和植物营养中具有多方面的重要作用。主要包括以下几个方面： （一）提供作物需要的各种养分 土壤有机质不仅是一种稳定而长效的氮源物质，而且它几乎含有作物和微生物所需要的各种营养元素。大量资料表明，我国主要土壤表土中大约80%以上的氮、20%~76%的磷以有机态存在，在大多数非石灰性土壤中，有机态硫占全硫的75%~95%。随着有机质的矿质化，这些养分都成为矿质盐类（如铵盐、硫酸盐、磷酸盐等），以一定的速率不断地释放出来，供作物和微生物利用。 ，另外，据估计土壤有机质的分解以及微生物和根系呼吸作用所产生的CO 2 每年可达1.35*1011t,大致相当于陆地植物的需要量,可见土壤有机质的矿化分的重要来源,也是植物碳素营养的重要来源. 解是大气中CO 2 此外，土壤有机质在分解过程中，还可产生多种有机酸（包括腐殖酸本身），这对土壤矿质部分的一定溶解能力，促进风化，有利于某些养分的有效化，还能络合一些多价金属离子，使之在土壤溶液中不致沉淀而增加了有效性。 （二）增强土壤的保水保肥能力和缓冲性 腐殖质疏松多孔，又是亲水胶体，能吸持大量水分，故能大大提高土壤的保水能力。此外腐殖质改善了土壤渗透性，可减少水分的蒸发等，为作物提供更多的有效水。 腐殖质因带有正负两种电荷，故可吸咐阴、阳离子；又因其所带电性以负电 +、Ca2+、荷为主，所以它具有较强的吸咐阳离子的能力，其中作为养料的K+、NH 4 Mg2+等阳离子一旦被吸咐后，就可避免随水流失，而且能随时被根系附近的其他阳离子交换出来，供作物吸收，仍不失其有效性。 腐殖质保存阳离子养分的能力，要比矿质胶体大许多倍至几十倍。一般腐殖质的吸收量为150~400cmol（+）/kg。因此，保肥力很弱的砂土中增施有机肥料后，不仅增加了土壤中养分分数，改良砂土的物理性质，还可提高其保肥能力。
矿化作用
矿化作用 在土壤微生物作用下，土壤中有机态化合物转化为无机态化合物过程的总称。因无机态亦称矿质态，故名。矿化作用在自然界的碳、氮、磷和硫等元素的生物循环中十分重要。有机氮、磷和硫的矿化作用对植物营养尤有重要意义。作用的强度与土壤的理化性质有关，还受被矿化的有机化合物中有关元素含量比例的影响，如有机氮化合物的矿化作用的强弱，即与碳氮比值的大小有关，通常碳氮比值低于25的有机氮化合物易于发生矿化作用，反之则作用较弱。 有机氮的矿化作用主要分2个阶段： 氨基化作用阶段指由复杂的含氮有机物质逐步分解为简单有机态氨基化合物的过程。其反应式可简略地表述为：蛋白质→多肽→氨基酸、酰胺、胺等。参与该作用的微生物有多种类群的细菌和真菌；每一类群参与反应的一个或多个步骤；每一步骤的产物为下一步骤提供作用底物。 氨化作用阶段即经氨基化作用产生的氨基酸等简单的氨基化合物，在另一些类群的异养型微生物参与下，进一步转化成氨和其他较简单的中间产物如有机酸、醇、醛等。其一般的水解过程为： RCHNH2COOH+H2O→RCH2OH+CO2+NH3 或 RCHNH2COOH+H2O→ RCHOHCOOH+NH3 在充分通气条件下的过程为： RCHNH2COOH+O2→RCOOH+CO2+NH3 在嫌气条件下的过程为： RCHNH2COOH+2H→RCH2COOH+NH3 或 RCHNH2COOH+2H→RCH3+CO2+NH3 氨化作用中释出的氨，除一小部分挥发和淋溶或被微生物用以合成其躯体的蛋白质以外，在土壤中大部分与有机或无机酸结合成铵盐，或被植物吸收，或在微生物作用下氧化成硝酸盐。
由于土壤中绝大部分的氮以有机物质的形式存在，不能为植物直接利用，氨化作用对于植物的氮营养十分重要。但在某些情况下氨化作用会导致氨以气态挥发或以铵盐淋溶损失，农业上宜采取措施调节其作用强度。 15N示踪研究表明,烟株全生育期氮素吸收总量的60%以上来源于土壤氮的矿化,特别是上部叶中,土壤供氮比例甚至高达80%以上[1-2]。对土壤氮素矿化特性与供氮能力了解不足是造成我国烤烟过量施用氮肥的主要原因之一。矿化势(No)是指在既定条件下经过无限长时间后,土壤氮素矿化可释放的最大氮量,是土壤氮素矿化的重要参数[3]。它反映了土壤的潜在供氮能力,与植物吸氮量呈显著正相关[4-5],可作为土壤供氮能力的指标[6]。 [1] 刘卫群,郭群召,张福锁,晁逢春.氮素在土壤中的转化及其对烤烟上部叶烟碱含量的影响[J].烟草科技. 2004, (5): 36-391Liu WQ, Guo QZ, Zhang FS, Chao FC. Nitrogen transformation in soil and its effects on nicotine content of u per flue-cured tolmceo leaves[J]. Tobacco Sci. &Tech., 2004, (5) : 36-391 [2] 陈萍,李天福,张晓海,等,利用15N示踪技术探讨烟株对氮素肥料的吸收与分配[J].云南农业大学学报,2003, 18 (1) 1-41Chen P, Li TF, Zhang X H et al. Exploring tobacco plantcs absorption and distribution of nitrogen fertilizers by using15N tracing technique[J]. J. Yunnan Agric. Univ., 2003, 18 (1): 1-41 [3] Stanford G, Smith S J. Nitrogen mineralization potentials of soils[J].Soil Sci. Soc. Am. Proc., 1972, 36: 465-4721 [4] 杜建军,王新爱,王夏晖,等.旱地土壤氮素、有机质状况及与作物吸氮量的关系[J].华南农业大学学报(自然科学版).2005,26(1): 11-151Du J J, Wang X A, Wang X Het al. The relationship between soil N, organic matter and N up taken by crops on dry land[J]. J. South China Agric. Univ.(Nat. Sci. Ed.), 2005, 26(1): 11-151 [5] 唐玉琢,袁正平,肖永兰,等.不同稻作制下红壤性水稻土氮矿化特性的研究[J].湖南农业大学学报(自然科学版),1991,(S1): 233-2411Tang Y Z, Yuan Z P, Xiao Y Let al. Effects of there cropping systems on nitrogen mineralization of paddy soil derived from quaternary red clay[J]. J. Hunan Agric. Univ. (Nat. Sci. Ed.), 1991(S1): 233-2411 [6] 叶优良,张福锁,李生秀.土壤供氮能力指标的研究[J].土壤通报, 2001,32(6): 273-2771Ye Y L, Zhang FS, Li S X. Study on soil nitrogen supplying indexes[J]. Chin. J. Soil Sci., 2001, 32(6): 273-2771
土壤中氮的形态和转化
土壤中氮的形态和转化 徐斌 一、土壤中氮的形态 土壤中的氮素形态分无机态及有机态两大类，但以有机态为主，按其溶解度大小和水解难易分为3类：第一，水溶性有机氮；第二，水解性有机氮；第三，非水解性有机态氮；它们在一般酸碱处理下不能水解，但可在各种微生物的作用下逐渐分解矿化。 土壤无机态氮很少，一般表土不超过全氮的1％－2％。土壤无机态氮主要是铵态氮和硝态氮。它们都是水溶性的，都能直接为植物吸收利用。铵态氮为阳离子，能为土壤胶体所吸收成为交换性阳离子，但也有一部分在进入粘粒矿物晶架结构中后，被闭蓄于晶层间的孔穴内成为固定态铵。 1.有机态氮 按其溶解度大小和水解难易分为3类： 第一、水溶性有机氮一般不超过全氮的5％。它们主要是一些游离的氨基酸、胺盐及酰胺类化合物，分散在土壤溶液中，很 容易水解，释放出离子，是植物速效性氮源。 第二、水解性有机氮占全氮总量的50％－70％。主要是蛋白质多肽和氨基糖等化合物。用酸碱等处理时能水解成为较简单 的易溶性化合物。 第三、非水解性有机态氮占全氮的30％－50％。它们在一般酸碱处理下不能水解，但可在各种微生物的作用下逐渐分解矿化。 2．无机态氮
土壤无机态氮很少，一般表土不超过全氮的1％－2％。土壤无机态氮主要是铵态氮和硝态氮及亚硝态氮。它们都是水溶性的，都能直接为植物吸收利用。 第一，硝态氮土壤中硝态氮主要来源于施人土壤中的硝态氮肥和微生物的硝化产物。 第二，铵态氮土壤中的铵态氮又分为三种，铵态氮为阳离子，能为土壤胶体所吸收成为交换性阳离子，但也有一部分在进入粘粒矿物晶架结构中后，被闭蓄于晶层间的孔穴内成为固定态铵。 第三，亚硝态氮土壤中的亚硝态氮是硝化作用的中间产物。二、土壤中氮的转化 土壤氮素形态较多，各种形态的氮素处于动态变化之中，不同形态的氮素互相转化，对于有效氮的供应强度和容量有重要意义。 1.有机态氮的转化 土壤中的有机态氮是较复杂的有机化合物，必须要经过各种矿化过程，变为易溶的形态，才能发挥作物营养的功能。它的矿化量和矿化速率就成为决定土壤供氮能力的极其重要的因素。土壤有机氮的矿化过程是包括许多过程在内的复杂过程。 ①水解过程蛋白质在微生物分泌的蛋白质水解酶的作用下，逐步分解为各种氨基酸。 ②氨化过程氨基酸在多种微生物作用下分解成氨的过程称为氨化过程。如： RCH2OH＋NH3＋CO2＋能量—水解—→ RCHNH2 COOH＋H2O RCHOHCOOH＋NH3＋能量—氧化—→ RCHNH2COOH＋O2 RCOOH＋NH3＋CO2＋能量——还原—→RCHNH2 COOH＋H2
土壤中氮素转化过程及植物吸收方式(土壤部分初稿)
土壤中氮素转化过程及植物吸收方式 我国耕地土壤全氮含量为～％之间，且土壤有机质含量呈正相关。其氮素来源包括：生物固氮、降水、农业灌溉和施肥等，而目前肥料是农田土壤氮肥的主要来源。下面就从土壤中氮素的主要表现形态和转化过程等进行详细的介绍：（一）土壤中氮素的主要形态 水溶性速效氮源 < 全氮的5% 包括游离氨基酸、胺盐及酰胺类化合物等 有机氮水解性缓效氮源占50～70% 包括蛋白质及肽类、核蛋白类、氨基糖类 (>98%) 非水解性难利用占30～50% 包括杂环态氮、缩胺类 离子态土壤溶液中 无机氮吸附态土壤胶体吸附 (1～2％) 固定态 2：1型粘土矿物固定 注明：其中无机氮包括：铵态氮(NH4+ — N)、硝态氮(NO3-— N)、亚硝态氮(NO2- — N)三种主要形态。 一般情况下，土壤中存在的主要是有机态氮，占土壤总氮的90~98%。
（二）土壤中氮素的转化过程 1.有机态氮的转化 土壤中的有机态氮是较复杂的有机化合物，必须要经过各种矿化过 程，变为易溶的形态，才能发挥作物营养的功能。它的矿化量和矿化速 率就成为决定土壤供氮能力的极其重要的因素。土壤有机氮的矿化过程 是包括许多过程在内的复杂过程。 ①水解过程蛋白质在微生物分泌的蛋白质水解酶的作用下，逐 步分解为各种氨基酸。 ②氨化过程氨基酸在多种微生物作用下分解成氨的过程称为氨 化过程。如： RCH2OH＋NH3＋CO2＋能量—水解—→ RCHNH2COOH＋H2O RCHOHCOOH＋NH3＋能量—氧化—→ RCHNH2COOH＋O2 RCOOH＋NH3＋CO2＋能量——还原—→RCHNH2COOH＋H2 由此可见，氨化作用可在多种多样条件下进行。无论水田、旱田， 只要微生物活动旺盛，氨化作用都可以进行。
土壤中的氮素及其转化
土壤中的氮素及其转化 1?土壤中氮素的来源和含量 1.1来源 ①施入土壤中的化学氮肥和有机肥料；②动植物残体的归还；③生物固氮； ④雷电降雨带来的N03—N。 1.2含量 我国耕地土壤全氮含量为0.04%~0.35%之间，与土壤有机质含量呈正相关 2.土壤中氮素的形态 3.土壤中氮素的转化
3.1有机氮的矿化作用 定义：在微生物作用下，土壤中的含氮有机质分解形成氨的过程。 过程：有机氮'氨基酸k NH4J N +有机酸 结果：生成NH4+-N （使土壤中有机态的氮有效化） 3.2 土壤粘土矿物对NH4+的固定 定义：①吸附固定（土壤胶体吸附）：由于土壤粘土矿物表面所带负电荷而引起的对NH4 +的吸附作用 ②晶格固定（粘土矿物固定）：NH4 +进入2:1型膨胀性粘土矿物的晶层间而被固定的作用 过程： 结果：减缓NH4+的供应程度（优点？缺点? 3.3氨的挥发 定义：在中性或碱性条件下，土壤中的NH4+转化为NH3而挥发的过程
过程： 结果：造成氮素损失 3.4硝化作用 定义：通气良好条件下，土壤中的NH4+在微生物的作用下氧化成硝酸盐的现象 过程： 结果：形成NO-N 禾I」：为喜硝植物提供氮素 弊：易随水流失和发生反硝化作用 3.5无机氮的生物固定 定义：土壤中的铵态氮和硝态氮被植物体或者微生物同化为其躯体的组成成分而被暂时固定的现象。
过程: 结果：减缓氮的供应，可减少氮素的损失
3.6反硝化作用 定义：嫌气条件下，土壤中的硝态氮在反硝化细菌作用下还原为气态氮从土 壤中逸失的现象 过程： 结果：造成氮素的气态挥发损失，并污染大气 3.7硝酸盐的淋洗损失 NO3-不能被土壤胶体吸附，过多的硝态氮容易随降水或灌溉水流失。 结果：氮素损失，并污染水体 4.小结：土壤有效氮增加和减少的途径 增加途径：①施肥（有机肥、化肥）；②氨化作用；③硝化作用（喜硝作物力④ 生物固氮；⑤雷电降雨 降低途径：①植物吸收带走；②氨的挥发损失；③硝化作用（喜铵作物弱④ 反硝化作用；⑤硝酸盐淋失；⑥生物和吸附固定（暂时）
土壤氮的矿化作用和固持作用
土壤氮的矿化作用和固持作用 S.L.JANSSON和J.PERSSON 瑞典农业科学大学 6.1 背景 N的供应是作物生产的主要决定因素之一，在许多农业系统中，通过施肥以增加N的输入乃是惯常的方法。因此，急切需要从两个方面来改善作物生产中的N因子，即一方面提高作物对N的吸收利用率，另一方面则要限制氮损失于外部环境中。 作物生产中改善N的经济利用的各种可能性乃是要全面彻底了解N的转化过程，其中最主要的是由微生物进行的过程，任何既定的N转化作用都会影响农作物的最终产量,即植物有用产品的产量。 在基础科学如生物化学、微生物学和植物生理学领域内，都对各个N的转化作用过程进行了广泛的研究。因此积累了有关N的各种各样的转化过程、N转化的环境条件、N转化的机制、中间产物和最后产物等方面的大量资料。相反，关于N转化的生态统一性，即土壤上作物生产的整个过程却了解甚少。 从生态观点来看，单一的N转化过程的研究通常所提供的信息太孤立和专一。因此，考虑到完整的生态系统由各个N的转化作用及途径、N贮库及其互相作用等因子构成，所以必须通过补充任何既定N转化过程的专门知识并进行综合研究才能完成。 6.1.1 矿化作用和固持作用的过程 在本章中，我们将要讨论土壤中两个独立的N转化过程的生态学功能，即N的矿化作用和固持作用。这两个过程实质上都属于生物化学过程，而且两者都依赖于构成异养生物体的微生物活性（Bartholomew，1965；Jansson，1971）。 N由有机态转化为无机态NH 4＋或NH 3 的过程被定义为N的矿化作用。这种过程是由利用有机物质作为能 源的异养土壤微生物进行的。 无机N化合物（NH 4＋，NH 3 ，NO 3 -，NO 2 -转化为有机态N的过程被定义为N的固持作用。土壤生物能同化 无机N化合物，并将其转化为构成土壤生物的细胞和组织，即土壤生物体的有机N成分。 植物吸收和同化无机N化合物是固持作用的一种变性（variant），这正如自养和异养土壤微生物对N 的固定那样。尽管如此，植物对N的同化作用和N的固定作用通常均不列入固持作用的定义范畴。 6.1.2 与大自然N循环的关系 在土壤生态系统中，各个N转化过程的相互作用导致N在转移过程中按生物化学途径进行的一种N贮库的方式。这种功能方式通常称之为N循环（Campbell，1978；Jansson，1971）。矿化作用和固持作用两者在大自然N循环中都具有其基本的功能（Bartholomew，1965；Jagsson，1958）。
森林生态系统土壤氮矿化影响因素研究进展_1
第21卷第7期2001年7月生 态 学 报ACT A ECOLOGICA SINICA V o l.21,N o.7Jul.,2001森林生态系统土壤氮矿化影响因素研究进展李贵才1,韩兴国2,黄建辉2,唐建维1 (1.中国科学院西双版纳热带植物园,云南勐腊 666303;2.中国科学院植物研究所,北京 100093) 基金项目:中国科学院“九五”重大项目(KZ 951-A 1-104,KZ 952-J 1-103)及中国科学院知识创新项目(KZCX 2-312)。收稿日期:1999-09-10;修订日期:2000-03-10作者简介:李贵才(1973～),男,内蒙古人,博士。主要从事遥感信息模型,环境遥感和全球变化遥感等研究。 摘要:森林生态系统土壤氮矿化是生态系统中最重要的功能之一。综述了近10余年来森林生态系统土壤氮矿化影响因素的研究,在前人的基础上将其影响因素归成3类:(1)环境因子,(2)凋落物质量,(3)土壤动物和微生物,其中环境因子中的土壤温、湿度是影响土壤氮矿化的最重要因子。氮素可利用性、氮转化与群落演替、植物多样性间相互关系的研究正受到愈来愈多的重视。研究CO 2倍增及其引起的全球变暖对土壤氮素转化的潜在影响也已成为当前全球变化问题研究的热点之一。 关键词:森林生态系统;氮矿化;影响因素;全球变暖 A review of affecting factors of soil nitrogen mineralization in for -est ecosystems LI Gui-Cai 1,HAN Xing -Guo 2,HUANG Jian-Hui 2,T ANG Jian-Wei 1 (1.X ishuangbanna T rop ical Botany Gard en ,C hinese A cad amy of S cience s ,M e ngla ,Yunnan 666303,China ;2.Institute of B otany ,C hinese Acad amy of S ciences ,B eij ing 10093,China )Abstract :Soil nitr og en minera lization in fo rest ecosy st ems is one of the mo st impor tant indicato rs fo r no r-mal eco system functio ns .Ba sed o n t he wesults of ma ny studies co nducted since 1980's ,we concluded that soil temper ature and so il moist ur e are the mo st impor tant factor s am ong all w hich affect nitro gen miner al-izatio ns.T hese fact or s are in three gr oups i.e.,(1)the env ir onmental facto rs,(2)t he quality of lit ter ,and (3)so il animals and micr obes.T he resear ches o n the relationships betw een the nitr og en av ailability ,nitr o-gen t ransfor mation and community successio n ,plant diver sity ar e att acting mor e and mo re attentio n .T he potentia l impact of do ubling atmo spher ic CO 2co ncentr atio n and g lo bal war ming it o n soil nitr og en tr ansfo r-matio ns no w becomes o ne o f the hot r esearch points r elev ant to global chang e. Key words :for est ecosystems;nitro gen miner alizatio n;affecting fact or s;g lo bal w arm ing 文章编号:1000-0933(2001)07-1187-09 中图分类号:Q948 文献标识码:A 氮是植物生长和发育所需的大量营养元素之一,也是植物从土壤中吸收量最大的矿质元素[1]。土壤氮主要来自土壤有机碎屑,它们通过微生物降解,供给用于蛋白质合成的氮素[2]。无机氮(主要为铵态氮和硝态氮是土壤氮素中可被植物直接吸收利用的主要形式,仅占土壤总氮的1%弱[3]。 氮矿化(Nitr og en m ineralization)是指土壤有机质碎屑中的氮素,在土壤动物和微生物的作用下,由难以被植物吸收利用的有机态转化为可被植物直接吸收利用的无机态(主要为铵态氮)的过程。铵态氮可经硝化作用生成另一种无机氮——硝态氮。氮矿化速率决定了土壤中用于植物生长的氮素的可利用性[4],是森林生态系统氮素循环最重要的过程之一,氮矿化研究对于揭示生态系统功能、生物地球化学循环过程的本质有重要意义。表现在:1氮可利用性(N utro gen av ailablility )限制了植物对土壤氮素的养分利用效率(N it rient use efficiency ),直接影响到陆地生态系统的生产力[5～7];o氮可利用性与群落演替间存在反馈关系;?矿化过程还影响到森林生态系统土壤氮素的渗漏流失和气态损失,关系到环境污染和氮素经济利
土壤中氮素转化过程及植物吸收方式(土壤部分)
土壤中氮素转化过程及植物吸收方式 我国耕地土壤全氮含量为 0.04～0.35％之间，且土壤有机质含量呈正相关。其氮 素来源包括：生物固氮、降水、农业灌溉和施肥等，而目前肥料是农田土壤氮肥 的主要来源。下面就从土壤中氮素的主要表现形态和转化过程等进行详细的介绍： 一) 土壤中氮素的主要形态 注明：其中无机氮包括：铵态氮(NH 4+ — N)、硝态氮(NO 3- — N)、亚硝态氮(NO 2- — N)三种主要形态。 一般情况下，土壤中存在的主要是有机态氮，占土壤总氮的 90~98%。 水溶性 速效氮源 < 全氮的 5% 包括游离氨基酸、胺盐及酰胺类化合物等 有机氮 水解性 缓效氮源 占 50～70% 包括蛋白质及肽类、核蛋白类、氨基糖类 (>98%) 非水解性 难利用 占 30～ 50% 包括杂环态氮、缩胺类 土壤溶液中 土壤胶体吸附 (1～2％) 固定态 2：1 型粘土矿物固定 离子态 无机氮 吸附态
二）土壤中氮素的转化过程 1.有机态氮的转化 土壤中的有机态氮是较复杂的有机化合物，必须要经过各种矿化过程，变为易溶的形态，才能发挥作物营养的功能。它的矿化量和矿化速率就成为决定土壤供氮能力的极其重要的因素。土壤有机氮的矿化过程是包括许多过程在内的复杂过程。 ①水解过程蛋白质在微生物分泌的蛋白质水解酶的作用下，逐步分解为各种氨基酸。 ②氨化过程氨基酸在多种微生物作用下分解成氨的过程称为氨化过程。如：
RCH2OH＋ NH3＋ CO2＋能量—水解—→ RCHNH2COOH＋ H2O RCHOHCOOH＋NH3＋能量—氧化—→ RCHNH2COOH＋ O2 RCOOH＋ NH3 ＋ CO2＋能量——还原—→RCHNH2COOH＋H2 由此可见，氨化作用可在多种多样条件下进行。无论水田、旱田，只要微生物活动旺盛，氨化作用都可以进行。 氨化作用产生的铵态氮能被植物和微生物吸收利用，是农作物的优良氮素营养。未被作物吸收利用的铵，可被土壤胶体吸收保存。但在旱地通气良好的条件下，铵态氮可进一步为微生物转化。 ③硝化过程指氨或铵盐在微生物作用下转化成硝酸态氮化合物的过程。它是由两组微生物分两步完成的。第一步铵先转化成亚硝酸盐，紧接着亚硝酸盐又转化成硝酸盐，消化过程是一个氧化需氧过程，只有在通气良好的情况下才能进行。所以水稻田在淹水期间主要为铵态氮，硝态氮很少，旱地土壤一般硝化作用速率快于氨化作用，土壤中主要为硝态氮。硝态氮也是为植物吸收利用的优良氮源，所以可以利用土壤硝化作用强度来了解旱地土壤的供氮性能。 ④反硝化作用指土壤中硝态氮被还原为氧化氮和氮气，扩散至空气中损失的过程。反硝化作用主要由反硝化细菌引起。在通气不良的条件下，反硝化细菌可夺取硝态氮及其某些还原产物中的化合氧，使硝态氮变为氮气损失。 2.无机态氮的转化过程 无机态氮包括硫酸铵、硝酸铵、碳酸铵、碳酸氢铵、氢氧化铵等。由于这些都属于不稳定的化合物，易氨化释放出氨，同时也遵循硝化过程和反硝化作用；但应指出，施用时需在保护地的密闭环境中施用，除应注意土壤适当湿度和通透性外，还应掌握少施、勤施和深施。如施用不当，极易熏坏叶片，甚至造成全株死亡。 尿素虽属有机氮肥，但因结构简单，其转化过程与无机氮肥基本相同，以尿素为例
土壤氮的矿化作用和固持作用
如对您有帮助，请购买打赏，谢谢您！ 土壤氮的矿化作用和固持作用 瑞典农业科学大学 6.1 背景 N的供应是作物生产的主要决定因素之一，在许多农业系统中，通过施肥以增加N的输入乃是惯常的方法。因此，急切需要从两个方面来改善作物生产中的N因子，即一方面提高作物对N的吸收利用率，另一方面则要限制氮损失于外部环境中。 作物生产中改善N的经济利用的各种可能性乃是要全面彻底了解N的转化过程，其中最主要的是由微生物进行的过程，任何既定的N转化作用都会影响农作物的最终产量,即植物有用产品的产量。 在基础科学如生物化学、微生物学和植物生理学领域内，都对各个N的转化作用过程进行了广泛的研究。因此积累了有关N的各种各样的转化过程、N转化的环境条件、N转化的机制、中间产物和最后产物等方面的大量资料。相反，关于N转化的生态统一性，即土壤上作物生产的整个过程却了解甚少。 从生态观点来看，单一的N转化过程的研究通常所提供的信息太孤立和专一。因此，考虑到完整的生态系统由各个N的转化作用及途径、N贮库及其互相作用等因子构成，所以必须通过补充任何既定N转化过程的专门知识并进行综合研究才能完成。 6.1.1 矿化作用和固持作用的过程 在本章中，我们将要讨论土壤中两个独立的N转化过程的生态学功能，即N的矿化作用和固持作用。这两个过程实质上都属于生物化学过程，而且两者都依赖于构成异养生物体的微生物活性（Bartholomew，1965；Jansson，1971）。 N由有机态转化为无机态NH4＋或NH3的过程被定义为N的矿化作用。这种过程是由利用有机物质作为能源的异养土壤微生物进行的。 无机N化合物（NH4＋，NH3，NO3-，NO2-转化为有机态N的过程被定义为N的固持作用。土壤生物能同化无机N化合物，并将其转化为构成土壤生物的细胞和组织，即土壤生物体的有机N成分。 植物吸收和同化无机N化合物是固持作用的一种变性（variant），这正如自养和异养土壤微生物对N 的固定那样。尽管如此，植物对N的同化作用和N的固定作用通常均不列入固持作用的定义范畴。 6.1.2 与大自然N循环的关系 在土壤生态系统中，各个N转化过程的相互作用导致N在转移过程中按生物化学途径进行的一种N贮库的方式。这种功能方式通常称之为N循环（Campbell，1978；Jansson，1971）。矿化作用和固持作用两者在大自然N循环中都具有其基本的功能（Bartholomew，1965；Jagsson，1958）。 在生态系统中进行的大自然N循环，其主要特点之一是在自养生物活性和异养生物活性之间的相互作用。绿色植物通过光合作用捕获太阳能并以其组织的形态贮存起来。当其落入土壤时，这种植物材料使作
土壤氮素知识
土壤氮素知识 Scarsbrook(1965)把有效氮定义为：在根区内易被植物根系所吸收的化学形态的氮。这种氮有多种来源，在农业生产中，它主要来自肥料，生物固氮以及由垃圾、作物残渣和土壤有机质中有机氮的矿化作用。在大部分土壤和气候条件下，有相当数量的土壤有机氮在作物生长期间被矿化。土壤表层的全氮量通常在0.08~0.4%之间，但几乎全部呈有机氮。如果在一个生长季内，这种氮有1~3%被矿化，那么每公顷有8~120公斤的氮，能有效地被作物吸收利用。 作物能吸收、利用的氮有铵态氮(NH4-N)、硝态氮(NO3-N)、亚硝态氮(NO2-N)、分子态氮(N2)以及某些可溶性的含氮有机化合物，如各种氨基酸、酰胺和尿素等。但在自然生态系统和农业生态系统中，高等植物主要是吸收NH4-N和NO3-N。氮被吸收之后在作物体内主要进行如下的转化： 无机氮(NH4-N、NO3-N)→低分子有机氮(氨基酸、酰胺、胺类)?高分子有机氮组分(蛋白质、核酸)。
植物吸收NH4-N的机理是根吸收一个NH4+产生一个H+，而NH3进入体内后与呼吸基质氮化时产生的酮酸化合，形成氨基酸和酰胺，同时释放出H+于土壤溶液中。这就是铵盐使土壤变酸的原因。铵离子的同化主要在根部进行，但它也可以随苹果酸盐转移到地上部分而被同化。 NO3-N由植物主动吸收进入根部细胞后，或者就在根部还原，或者一部分以NO3-N形态通过木质部迅速转移至径或叶片中被还原。NO3-N的还原作用分两步进行，第一步是NO3-N在细胞质中经硝酸还原酶催化还原为NO2-N，第二步是NO2-N在叶片的叶绿体或根部的其它细胞中经亚硝酸还原酶催化还原为NH3。简式为：NO3- + 8H+ + 8e-→NH3 + 2H2O + OH- 尿素能被作物的根和叶所吸收，但同化机理尚不清楚。有两种见解：一种见解认为，尿素在作物体内脲酶的作用下被分解为氨，氨再进一步形成氨基酸。由于氨对脲酶有抑制作用，如果尿素水解时所形成的氨不进一步转化，脲酶活性达到最高值后就会逐渐减小，尿素的水解速率也会随之降低。另一种见解认为，尿素是直接被同化的。因为有些作物如麦类、黄瓜、莴苣等体内不含脲酶仍能很好的吸收尿素。尿素被吸收后，可直接转化为氨甲酰磷酸，后者再与鸟氨酸缩合而形成瓜氨酸，最后形成精氨酸。作物对尿素的吸收与NH4-N和NO3-N不同，它对呼吸作用的依赖程度不大，而主要受环境中尿素浓度的影响。 氮素循环：由两个重叠循环构成，一是大气层的气态N循环，氮的最大贮库是大气，整个N循环的通道多与大气直接相连。另一